UNIVERSIDAD TECNICA FEDERICO SANTA MARIA Departamento de Ingeniera Qumica y Ambiental Valparaso Chile

Puesta en marcha de un reactor SBR para el proceso ANAMMOX, usando zeolitas naturales

FEDERICO MATAS VAN DIEST HONORATO Memoria para optar al ttulo de Ingeniero Civil Ambiental

Profesor Gua: Dra. Lorna Guerrero Saldes Profesor Co-referente: Dr. Sergio Almonacid Merino

Agosto de 2011

Agradecimientos Ahora que termino este trabajo que pareca inmenso, agradezco a todas las personas del Laboratorio de Riles por su ayuda y consejo, a Andrea y Alejandra, y tambin a la profesora Lorna por su orientacin y su buena disposicin para el desarrollo de esta investigacin. Y ahora que termino esta carrera, que pareca an ms inmensa e interminable, agradezco a mis compaeros Ren, Pamela, Natalia, Pancho, Camila, Johana y Cristian, por su amistad durante estos aos. Finalmente, agradezco a mi familia por su apoyo incondicional, su amor y su comprensin.

Federico

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Resumen El nitrgeno inorgnico en sus distintas formas es un contaminante comn en distintos tipos de aguas residuales. La descarga de estos compuestos en cuerpos de agua natural puede generar el fenmeno conocido como eutrofizacin. Este proceso puede llegar a degradar completamente las condiciones para la vida acutica, impidiendo su normal desarrollo. Existen diversas tecnologas para eliminar los compuestos inorgnicos nitrogenados, encontrndose las de tipo fsico y las de tipo biolgico. Estas ltimas son ms convenientes, debido a sus menores costos de operacin y eficiente operacin. Sin embargo, en aguas residuales de baja carga orgnica y alta carga nitrogenada, la utilizacin de tecnologas biolgicas tradicionales resulta costosa para obtener una remocin satisfactoria de compuestos nitrogenados. Lo anterior se debe a que en estos residuos es necesaria la adicin de fuentes orgnicas externas y tambin implementar vastos sistemas de aireacin, lo cual aumenta los costos operativos. En este contexto se han desarrollado nuevas tecnologas biolgicas para la remocin de compuestos nitrogenados. Estas nuevas alternativas se caracterizan por utilizar variaciones del ciclo del nitrgeno, con lo cual se optimiza el proceso. Dentro de estas nuevas opciones est el proceso ANAMMOX (Anaerobic Ammonia Oxidation). Esta tecnologa se caracteriza por llevar a cabo la oxidacin del amonio de forma anaerobia y auttrofa. Se utiliza el nitrito como aceptor de electrones dando como producto final nitrgeno gaseoso y una pequea fraccin de nitrato. De esta forma, el proceso ANAMMOX es una atractiva opcin para el tratamiento de aguas residuales con baja relacin C/N, debido a sus menores costos operacionales. Uno de los principales inconvenientes del proceso ANAMMOX es el lento crecimiento de la biomasa. Es por esto que uno de los aspectos importantes para implementar esta tecnologa es la retencin de biomasa, de modo de que no se lave con el efluente tratado. En el presente trabajo de memoria se implementa un sistema ANAMMOX a escala laboratorio, utilizando zeolita como soporte microbiano. El principal objetivo es la puesta en marcha del sistema, hasta llegar a una operacin estable. En la experiencia se utilizan dos reactores del tipo SBR de 2 litros cada uno. Se eligen este tipo de reactores debido a sus favorables condiciones para enriquecer organismos de lento crecimiento. Los reactores operan en ciclos de 24 horas, considerando etapas de llenado con agitacin, agitacin sin llenado, sedimentacin y vaciado. Adems, uno de los reactores opera con zeolita como soporte microbiano. Se le agregan 5 g L-1 de zeolita de entre 0,5 y 1 mm de dimetro. El objetivo de esto es analizar las ventajas de usar este mineral para optimizar el crecimiento de las bacterias. Ambos reactores se inoculan con 1 g SSV L-1 de un lodo anaerobio mixto y se alimentan con un medio de cultivo sinttico, en donde se incluyen amonio, nitrito y nitrato como compuestos nitrogenados. Para lograr la puesta en marcha de los reactores se usa como principal parmetro la variacin en la concentracin de amonio y de nitrito en el medio de cultivo. De este modo, se operan los reactores durante 118 das, usndose un TRH de dos das. Se comienza con una carga de 14,9 mg N-NH4+ L-1 y de 9,6 mg N-NO2- L-1. La mxima concentracin aplicada es de 120 mg N-NO2- L-1 y 100 mg N-NH4+ L-1, lo cual se mantiene durante diez das. Sin embargo, durante este periodo los reactores muestran claras muestras de inestabilidad, lo cual se observa ms claramente en el reactor con zeolita. Para evitar la operacin oscilante de los reactores, se decide bajar las concentraciones de los compuestos mencionados. La experiencia termina con 80 mg L-1 de nitrgeno amoniacal y de nitrgeno en forma de nitrito. En este nivel de carga los reactores comienzan a mostrar una relativa estabilizacin. Por otro lado, considerando las cantidades relativas asimiladas de cada sustrato y de la cantidad generada de nitrato, se observa una clara diferencia respecto de lo esperado de acuerdo a la estequiometra del proceso ANAMMOX. La relacin NO2- / NH4+ promedio determinada a partir de datos experimentales tiene un 20,5% y un 2,3% de desviacin respecto del valor terico en el reactor con zeolita y sin zeolita respectivamente. Por otro lado la razn promedio encontrada de NO2-/NO3- tiene un -86,8% y un -86,0% 2

de desviacin en el reactor con zeolita y sin zeolita, respectivamente. Finalmente la razn promedio NH4+/NO3- tiene un -89,1% y un -86,2% de desviacin respecto del valor terico en el reactor con zeolita y sin zeolita, respectivamente. Esto valores indican un exceso en la produccin de nitrato, lo cual reflejara la presencia de bacterias nitrificantes. Estas habran actuado en paralelo con las bacterias ANAMMOX, lo cual es posible debido a las leves cantidades de oxgeno disuelto existente en ambos reactores. Referente al crecimiento de biomasa, se observa en un primer momento un notorio crecimiento de organismos, llegando hasta los 1660 mg SSV L-1 en el reactor sin zeolita y hasta los 750 mg SSV L-1 en el reactor con zeolita. En el reactor con zeolita se aprecia el crecimiento de biomasa adherida a las paredes del reactor, motivo por el cual las mediciones de SSV no reflejan fielmente la cantidad de bacterias en este reactor. Desde el da 45 en adelante se observa un claro descenso en la cantidad de SSV en ambos reactores. Se atribuye esta disminucin al uso de un lodo anaerobio como inculo, el cual no habra contenido organismos nitrificantes/desnitrificantes u organismos ANAMMOX en cantidades suficientes. Adems se piensa que las leves cantidades de oxgeno disuelto en ambos reactores habra ocasionado un efecto inhibitorio. La experiencia termina con alrededor de 110 mg SSV L-1 en ambos reactores. Finalmente se concluye a partir de este estudio que el reactor sin zeolita tuvo mayor capacidad de asimilar los cambios en el medio de cultivo que el reactor con zeolita. Por otro lado se atribuye el bajo crecimiento de biomasa ANAMMOX al uso de un lodo anaerobio como inculo y a la presencia de leves cantidades de oxgeno disuelto. Adems, la gran cantidad de nitrato que se midi se atribuye a la presencia de organismos nitrificantes. Como recomendacin se menciona principalmente usar un lodo nitrificante/desnitrificante o ANAMMOX como inculo inicial. Adems se sugiere encontrar mecanismos efectivos de purgar el oxgeno disuelto de los reactores, entre otros aspectos.

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ndice de Contenidos Resumen I. Introduccin ............................................................................................................................. 81.1. 1.2. Antecedentes Generales ................................................................................................................ 9 Objetivos ..................................................................................................................................... 10 Objetivo General ................................................................................................................. 10 Objetivos especficos .......................................................................................................... 10

1.2.1. 1.2.2.

II. Marco Terico ....................................................................................................................... 112.1. 2.2. 2.3. El ciclo del Nitrgeno ................................................................................................................. 12 El nitrgeno como contaminante ................................................................................................ 13 Tecnologas tradicionales para la remocin del nitrgeno .......................................................... 14 Fsico Qumicos .................................................................................................................. 14 Tecnologas Biolgicas ....................................................................................................... 15 Procesos Alternativos.......................................................................................................... 18

2.3.1. 2.3.2. 2.3.3. 2.4.

Proceso ANAMMOX ................................................................................................................. 18 Introduccin ........................................................................................................................ 18 Microbiologa de las bacterias ANAMMOX ...................................................................... 20 Metabolismo bacterias ANAMMOX .................................................................................. 21 Cintica de las bacterias ANAMMOX ............................................................................... 23 Ubicacin de bacterias ANAMMOX .................................................................................. 24 Variables que afectan el proceso ANAMMOX .................................................................. 25 Tecnologas usadas en sistemas ANAMMOX .................................................................... 27 Proceso combinado de Nitritacin Parcial y ANAMMOX................................................. 30

2.4.1. 2.4.2. 2.4.3. 2.4.4. 2.4.5. 2.4.6. 2.4.7. 2.4.8. 2.5.

Zeolitas........................................................................................................................................ 35 Descripcin general............................................................................................................. 35 Propiedades de las zeolitas .................................................................................................. 37

2.5.1. 2.5.2.

III. Materiales y Mtodos ............................................................................................................ 404

3.1. 3.2. 3.3. 3.4.

Equipos y Accesorios .................................................................................................................. 41 Parmetros de operacin ............................................................................................................. 43 Modalidad de Operacin ............................................................................................................. 44 Medio de Cultivo ........................................................................................................................ 45 Composicin ....................................................................................................................... 45 Manipulacin ...................................................................................................................... 46

3.4.1. 3.4.1. 3.5. 3.6. 3.7.

Inculo ........................................................................................................................................ 47 Toma de muestras y anlisis ....................................................................................................... 47 Zeolita ......................................................................................................................................... 48

IV. Resultados Experimentales y Discusin ................................................................................ 504.1. 4.2. Crecimiento de Biomasa ............................................................................................................. 51 Remocin de Nitrgeno .............................................................................................................. 55 Nitrito .................................................................................................................................. 55 Amonio ............................................................................................................................... 57 Nitrato ................................................................................................................................. 60

4.2.1. 4.2.2. 4.2.3. 4.3.

Presencia de otras vas metablicas ............................................................................................ 63

V. Conclusiones y Recomendaciones......................................................................................... 665.1. 5.2. Conclusiones ............................................................................................................................... 67 Recomendaciones ....................................................................................................................... 68

VI. Bibliografa ............................................................................................................................ 69 Anexos .......................................................................................................................................... 75Anexo A: Metodologa determinacin de slidos................................................................................... 76 Anexo B: Colorimetra ............................................................................................................................ 77

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ndice de FigurasFigura II-1 El ciclo del nitrgeno ................................................................................................................ 12 Figura II-2 Ruta metablica de la nitrificacin / desnitrificacin va nitrito.. ............................................ 18 Figura II-3 Ruta metablica proceso ANAMMOX .................................................................................... 22 Figura II-4 Estructura celular de bacterias ANAMMOX. .......................................................................... 22 II-5 Mecanismo bioqumico del proceso ANAMMOX .............................................................................. 23 Figura II-6 Ciclo de operacin reactor SBR ............................................................................................... 29 Figura II-7: Comparacin entre la nitrificacin/desnitrificacin y la nitritacin parcial/ANAMMOX...... 31 Figura II-8 Clinoptilita al microscopio electrnico..................................................................................... 38 Figura III-1 Esquema del proceso ANAMMOX implementado................................................................. 42 Figura III-2 Fotografa de equipos implementados para el proceso ANAMMOX ..................................... 42 Figura IV-1 Variacin de Slidos suspendidos voltiles ............................................................................ 51 Figura IV-2 Crecimiento de biofilm reactor con zeolita, al final del estudio. ............................................ 53 Figura IV-3 Concentracin de nitrito .......................................................................................................... 56 Figura IV-4 % remocin de nitrito.............................................................................................................. 56 Figura IV-5 Concentracin de Amonio ...................................................................................................... 58 Figura IV-6 % remocin amonio ................................................................................................................ 59 Figura IV-7 Concentracin de nitrato ......................................................................................................... 61 Figura IV-8 % generacin de nitrato........................................................................................................... 61 Figura IV-9 Efectos inhibitorios a distintos pH en las BAO y en las BNO ................................................ 65

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ndice de TablasTabla II-1: Resumen de especies ANAMMOX. ......................................................................................... 21 Tabla II-2 Clasificacin de las zeolitas de acuerdo al tamao de poro ...................................................... 37 Tabla II-3 Propiedades de las zeolitas ........................................................................................................ 37 Tabla III-1 Dimensiones de los reactores ................................................................................................... 41 Tabla III-2 Parmetros de operacin........................................................................................................... 44 Tabla III-3 Ciclo de operacin .................................................................................................................... 44 Tabla III-4 Alimentacin de compuestos nitrogenados .............................................................................. 45 Tabla III-5 Medio Sinttico ........................................................................................................................ 46 Tabla III-6 Solucin de Micronutrientes..................................................................................................... 47 Tabla III-7 Anlisis realizados y metodologas empleadas......................................................................... 48 Tabla IV-1 Promedio de cantidad generada/consumida de cada substrabstrato por ciclo .......................... 63 Tabla IV-2 Razn esperada y calculada entre sustratos .............................................................................. 64

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I.

Introduccin

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1.1.

Antecedentes Generales

Dentro de la contaminacin presente en las aguas residuales una de las sustancias ms comunes es el nitrgeno inorgnico en sus diversas formas. La presencia excesiva de estos compuestos en cuerpos de agua natural genera el proceso conocido como eutrofizacin. Este fenmeno consiste en un crecimiento desmedido de algas, lo cual debido al consecuente agotamiento del oxgeno, puede desembocar en una muerte masiva de otras formas de vida acutica. La actividad humana ha aumentado de forma desmedida la presencia de estos compuestos en los cuerpos de aguas naturales mediante fuentes puntuales y difusas. Si bien en aguas residuales urbanas los niveles de nitrgeno no suelen ser altos (20-70 mg N L-1) (Lpez, 2008), en aguas residuales industriales si suelen ser bastante elevados, siendo generalmente mayor a 1 g N L-1 (Dosta, 2007), principalmente en la forma de amonio. Entre este tipo de residuos se pueden encontrar lixiviados de vertederos, efluentes de digestores anaerobios, vertidos de ganaderas, etc. Estos valores sobrepasan ampliamente los permitidos por la normativa chilena, la cual establece que las descargas a cuerpos de aguas subterrneos y superficiales no pueden sobrepasar los 15 y los 50 mg de nitrgeno total Kjeldahl por litro, respectivamente (D.S. 46 y D.S. 90). Respecto de las descargas a alcantarillados con sistemas de tratamiento, stas no pueden sobrepasar los 80 mg N-NH4+ L-1 (D.S. 609). Entre las tecnologas ms comnmente usadas para la remocin de compuestos nitrogenados de aguas residuales est la nitrificacin-desnitrificacin, debido a que sus costos son menores a los de procesos fisicoqumicos. Sin embargo, la aplicacin de la nitrificacin-desnitrificacin al tratamiento de aguas con altas cargas de nitrgeno amoniacal y bajos contenidos de materia orgnica puede resultar poco conveniente. Esto se debe a que en estos casos el proceso requiere que se le suministre una abundante aireacin y tambin fuentes adicionales de materia orgnica, lo cual conlleva a un incremento en los costos operacionales. (Cervantes-Carrillo et al., 2000, Schmidt et al. 2003). Es en este contexto en que en los ltimos aos se han desarrollado nuevas tecnologas biolgicas para la remocin del nitrgeno. Todas se fundamentan en variaciones del ciclo del nitrgeno, con lo cual se optimiza el proceso en cuanto a los insumos requeridos, a la generacin de lodos y a los equipos utilizados. Entre ellos se puede contar la nitrificacin va nitrito, la nitrificacin-desnitrificacin simultnea y el proceso ANAMMOX (Schmidt et al. 2003, Snchez et al., 2009) En el presente trabajo de memoria el foco est puesto en el proceso ANAMMOX (Anaerobic Ammonia Oxidation). Este proceso consiste en la oxidacin anaerobia y auttrofa del amonio, usndose nitrito como aceptor de electrones, dando como producto final nitrgeno gaseoso. El proceso ANAMMOX tiene las ventajas de no requerir aireacin ni tampoco la presencia de materia orgnica, lo cual reduce sus costos operacionales frente a tecnologas convencionales. Estas caractersticas hacen del proceso ANAMMOX 9

una auspiciosa tecnologa para el tratamiento de aguas con bajas relaciones C/N, tales como los lixiviados de vertederos, efluentes de digestores anaerobios o purines de cerdo (Lpez, 2008). Sin embargo, una de las mayores dificultades que presenta este proceso es generar una biomasa robusta durante su puesta en marcha. Se ha reportado una tasa de duplicacin de 11 das (Strous et al., 1998), lo cual puede significar que la etapa de puesta en marcha dure entre dos a seis meses. Por esto es muy importante utilizar reactores en donde se minimice al mximo la prdida de biomasa y se favorezca la mayor concentracin de organismos. En el presente trabajo se implementa un sistema ANAMMOX a escala laboratorio. Se tiene especial cuidado en retener la mayor cantidad de biomasa de modo de potenciar su crecimiento. Para esto se utilizan reactores del tipo SBR (Sequential Batch Reactor). Estos equipos se caracterizan por contar una etapa de sedimentacin antes de hacer cualquier vaciado de los reactores. De este modo se evita el lavado de los organismos. Adems, se utiliza zeolita como soporte natural para las bacterias. Esto permitira una mayor concentracin de microorganismos que al trabajar solamente con biomasa suspendida, lo cual dara como resultado mayores tasas de remocin de compuestos nitrogenados. Esta memoria se enmarca en el proyecto FONDECYT Eliminacin de nitrgeno utilizando zeolitas naturales chilenas en tratamientos biolgicos: Nitrificacin va nitrito, Nitrificacin-Desnitrificacin simultnea y Sistema ANAMMOX. Su principal objetivo es el desarrollo de biotecnologas para remover compuestos nitrogenados desde aguas residuales industriales y pecuarias, con alta eficiencia y bajos costos, considerando el uso de zeolitas naturales chilenas.

1.2.

Objetivos

1.2.1. Objetivo General Realizar la puesta en marcha del proceso ANAMMOX para la remocin de compuestos nitrogenados de un agua residual sinttica, utilizando zeolitas naturales como soporte microbiano. 1.2.2. Objetivos especficos Implementar dos reactores SBR en paralelo, uno con y otro sin zeolita, de modo de estudiar la influencia de la zeolita en el crecimiento de la biomasa. Lograr el enriquecimiento de biomasa ANAMMOX a partir de un inculo mixto, utilizando un medio de cultivo sinttico selectivo para este tipo de organismos. Determinar los niveles de remocin de nitrito y amonio durante la puesta en marcha de los reactores, hasta llegar a una operacin estable del sistema. 10

II.

Marco Terico

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2.1.

El ciclo del Nitrgeno

El ciclo del nitrgeno abarca una serie de etapas, en donde este elemento pasa por los distintos compartimentos de la bisfera, formando parte de variados compuestos nitrogenados. Estos compuestos representan substancias nitrogenadas disponibles para los seres vivos, ya sean bacterias, plantas u organismos superiores, los cuales utilizan el nitrgeno en su metabolismo. El ciclo mantiene la disponibilidad del nitrgeno para los seres vivos, evitando que termine disuelto en los mares o que permanezca indefinidamente en forma gaseosa. El ciclo del nitrgeno (Figura II-1) es posible principalmente a bacterias de distintos gneros, las cuales van haciendo las transformaciones del nitrgeno en distintos compuestos nitrogenados. En una primera etapa es necesaria la fijacin y transformacin del nitrgeno atmosfrico en una forma qumicamente asimilable por seres vivos. Este paso denominado fijacin del nitrgeno es llevado a cabo por bacterias que habitan los suelos y el mar y que pasan el nitrgeno gaseoso (N2) a ion amonio (NH4+), o iones nitrito (NO2-) o nitrato (NO3-), los cuales pueden ser asimilados por las plantas. Paralelamente ocurre la amonificacin. En este proceso el nitrgeno que aparece en la materia viva en forma de grupos amino (NH2) o imino (-NH-) y que estn contenidos en orina o en purinas (aves e insectos) es convertido a ion amonio. Luego, el amonio producido pasa a la fase de nitrificacin, llevada a cabo por organismos aerobios del gnero Nitrosomonas, Nitrosococcus y Nitrobacter. Estas bacterias oxidan el amonio a nitrito y nitrato. De esta forma y en conjunto con la amonificacin, el nitrgeno que entr desde el suelo a la cadena trfica mediante las plantas, vuelve a una forma aprovechable por ellas mismas. El ltimo paso del ciclo es la desnitrificacin. En esta etapa bacterias anaerobias y hetertrofas llevan el in nitrato mediante distintas formas nitrogenadas hasta devolverlo a la atmsfera en su forma gaseosa. Gracias a la desnitrificacin se evita que todo el nitrgeno termine disuelto en los mares, debido a la alta solubilidad del amonio y del nitrito y nitrato (Cabello et al., 2009)

Figura II-1 El ciclo del nitrgeno (Cabello et al., 2009)

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Por aos se ha considerado el ciclo del nitrgeno completo de esta forma, sin embargo, recientemente se han descubierto nuevos organismos que son capaces de hacer una desnitrificacin auttrofa y anaerobia. Se trata de organismos ANAMMOX (Anaerobic Ammonium Oxidation), los cuales oxidan el amonio hasta nitrgeno gaseoso, usando el nitrito como aceptor de electrones (Jetten et al., 1999).

2.2.

El nitrgeno como contaminante

El nitrgeno suele estar presente en las aguas residuales como amonaco y como nitrgeno orgnico en forma de urea o aminocidos. Durante el tratamiento biolgico, el nitrgeno orgnico suele transformarse en amonio y otras formas inorgnicas. En la etapa secundaria del tratamiento, suele eliminarse un poco menos del 30% del nitrgeno total (Metcalf y Eddy, 1995). Al llegar a los tratamientos terciarios, la forma ms comn en que el nitrgeno se encuentra en las aguas residuales es como amonaco. La presencia de este compuesto en los cuerpos de agua puede conllevar una serie de consecuencias perjudiciales para la vida acutica. La ms comn es la denominada eutrofizacin de las aguas. Debido a que el nitrgeno representa un importante nutriente para las plantas acuticas, niveles excesivos de compuestos nitrogenados pueden ocasionar un crecimiento explosivo de algas en cursos de agua poco profundos. Esto, despus de un tiempo, provoca un agotamiento de los nutrientes presentes en el agua, generando una muerte masiva de algas. A su vez, la descomposicin de stas agota el oxgeno, lo cual redunda en la muerte de la vida acutica. Paralelo a este proceso, tambin se pueden generar condiciones anxicas en los cuerpos de agua debido a la nitrificacin aerobia del amonio. En este proceso el amonio es transformado en nitrito y luego en nitrato. Al existir altos niveles de amonio en las aguas, la actividad nitrificante puede ser elevada, lo que genera un alto consumo de oxgeno. A largo plazo esto puede terminar por agotar el oxgeno, desencadenando una muerte masiva de los organismos acuticos. Aparte del dao a la biota, estos problemas tienen consecuencias en los posibles usos de los cuerpos de agua, que van desde su aprovechamiento para la recreacin, abastecimiento de agua, crecimiento ictiolgico y tambin el dao al valor esttico de los paisajes naturales (Metcalf y Eddy, 1995). La presencia del amonaco en aguas residuales urbanas no suele ser elevado, variando entre 20 a 70 mg N L-1. Son las aguas industriales las que contienen mayores concentraciones de compuestos nitrogenados. Entre ellas destacan los lixiviados de vertederos, purines de cerdo y los efluentes de digestores anaerobios en donde las concentraciones de amonio pueden llegar a 1 g N-NH4+ L-1. Es por esto que se hace imprescindible la implementacin de sistemas efectivos de remocin de amonio en este tipo de industrias.

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2.3.

Tecnologas tradicionales para la remocin del nitrgeno

2.3.1. Fsico Qumicos En comparacin con las tecnologas biolgicas, las tcnicas fsico-qumicas son usadas en mucha menor proporcin, debido a que presentan mayor cantidad de inconvenientes tcnicos, mayores costos y operacin irregular. Dentro de las principales modalidades que an se usan, se cuentan la desorcin, el intercambio inico y la adicin de cloro. 2.3.1.1. Desorcin

Tambin denominada como arrastre con aire, este mtodo se basa en el arrastre del amonaco al convertirlo en amonaco gaseoso. Para gasificar el amonaco es necesario subir el pH del agua residual hasta valores de 10,5 a 11,5 usando cal, u otros compuestos bsicos. Debido a que mantener estas condiciones es relativamente costoso, este mtodo se emplea si es que es imprescindible mantener un pH bsico debido a otras razones. Otros problemas que se pueden suscitar son la incrustacin de carbonato de calcio al interior de la torre, que pueden ser blandas o llegar a ser extremadamente duras. Dentro de las ventajas que presenta este mtodo estn la factibilidad de preestablecer el nivel de rendimiento deseado, su fcil combinabilidad con nitrificacin parcial y eliminacin de fsforo con cal y su insensibilidad a substancias txicas. 2.3.1.2. Intercambio Inico

Este proceso consiste en que iones que se encuentran en disolucin desplazan otros iones que se encuentran en un material inerte de intercambio, quedando fijados en l. Una vez que el material se satura de iones, debe aplicarse una etapa de regeneracin, en donde se extrae la especie de inters. Entre los materiales de soporte se usan comnmente resinas sintticas, aunque tambin existen materiales naturales como la clinoptilita, una zeolita de costo relativamente bajo. En el caso del nitrgeno el in que se suele fijar en el material de intercambio es el amonio NH4+. Para esto debe usarse un material catinico. Adems, debe controlarse el pH, ya que si ste es mayor a 7, predomina la forma no ionizada del nitrgeno amoniacal (NH3), lo cual obstaculiza el uso de esta tecnologa (Koon y Kaufman, 1975). En general, el intercambio inico no ha sido de uso masivo debido a que requiere un pretratamiento muy completo, la vida til limitada del material de intercambio y la problemtica de la etapa de regeneracin.

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2.3.1.3.

Adicin de Cloro

Con la adicin de cloro al agua residual lo que se busca es la oxidacin del nitrgeno amoniacal presente a nitrgeno gas. Tiene la ventaja de que al adicionar suficiente cloro se puede llegar a oxidar la totalidad del nitrgeno amoniacal que contenga el agua residual. Uno de los requisitos de este proceso es que el pH del agua debe estar entre 6 y 7, ya que fuera de este intervalo, la reaccin resulta ms lenta y tambin debe agregarse mayor cantidad de cloro (Metcalf y Eddy, 1995). Se ha observado, que en condiciones normales, se requieren alrededor de 10 mg L-1 de cloro para oxidar 1 g de nitrgeno amoniacal. Adicionalmente, es necesario declorar el efluente previo a su disposicin, ya que la liberacin de grandes cantidades de cloro puede tener efectos txicos en el cuerpo de agua receptor (van Steenbergen et al., 1992). 2.3.1.4. Ozonizacin

Mediante la aplicacin de ozono a aguas con presencia de nitrgeno amoniacal, es factible remover dicho compuesto en su forma no ionizada (Singer, 1975). Sin embargo, para que esto sea posible, debe mantenerse el pH en un valor superior a 8 (Lin y Wu, 1996). Adicionalmente, el ozono permite oxidar todo el nitrito a nitrato. Si lo que se busca es remover todo el nitrgeno presente, ya sea en forma amoniacal o de nitrato, es necesario implementar adicionalmente el intercambio inico catinico y aninico. 2.3.2. Tecnologas Biolgicas Como se ha mencionado, el nitrgeno constituye un nutriente para diversos tipos de seres vivos, por lo que su eliminacin puede lograrse al ser asimilado por los organismos en su proceso de crecimiento. Sin embargo, en este caso, el manejo de la biomasa producida genera otro problema (Cervantes-Carrillo et al., 2000). Es por esto que las tecnologas biolgicas ms exitosas han sido las no-asimilativas, de entre las que destacan la nitrificacin-desnitrificacin. Este proceso se da de forma espontnea en ambientes naturales y puede ser aprovechado para la depuracin de aguas residuales. Ms recientemente se ha estudiado el proceso ANAMMOX, en donde se realiza la oxidacin del amonio de forma auttrofa y en condiciones anaerobias. Esta modalidad se analiza en profundidad en el punto 2.4. 2.3.2.1. Nitrificacin Desnitrificacin

Hasta ahora, la nitrificacin-desnitrificacin ha sido el mtodo biolgico ms usado para la extraccin de nitrgeno de las aguas residuales. De entre sus ventajas principales se cuentan: i) elevado rendimiento de

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eliminacin de nitrgeno, ii) alta estabilidad del proceso, iii) mecanismos de control poco complejos, iv) bajo requerimiento de espacio, v) costos moderados (Metcalf y Eddy, 1995). Tal como su nombre lo indica, este proceso consta de dos etapas principales, que se detallan a continuacin. i. Nitrificacin

En este proceso se metaboliza aerbicamente el nitrgeno amoniacal hasta nitrato, con nitrito como intermediario. Las bacterias responsables de este proceso pueden actuar de forma hetertrofa o auttrofa, aunque es esta ltima modalidad la que ha sido ms estudiada, debido a que arroja los mejores rendimientos. Igualmente, se ha comprobado que no todas las bacterias nitrificantes son aerobias estrictas (Cervantes-Carrillo et al., 2000). En el caso auttrofo, ms comn, se utiliza el dixido de carbono como fuente de carbono, lo cual conlleva una menor produccin de biomasa por unidad de sustrato respecto de organismos hetertrofos. La nitrificacin se lleva a cabo en dos etapas distintas, cada una de las cuales tiene asociado un grupo distinto de bacterias. Por un lado estn las Nitrosomas, las cuales realizan la nitritacin u oxidacin del amonio (bacterias amonio oxidantes, BAO) hasta nitrito y por otro las Nitrobacter que llevan a cabo la nitratacin, es decir, toman el nitrito y lo oxidan hasta nitrato (bacterias nitrito oxidantes BNO) (ecuaciones 1 y 2). Globalmente se necesita 4,3 mg O2/L por mg nitrgeno amoniacal para llevar el amonio a nitrato (Metcalf y Eddy, 1995). La eficiencia de la nitrificacin suele estar entre el 85 y 99% (Muoz, 2006), aunque puede variar si parmetros como el pH, o la concentracin de oxgeno se salen del rango normal de operacin. (1) (2) ii. Desnitrificacin

Una vez que el amonio ha pasado a nitrato, el proceso se contina con la desnitrificacin biolgica. En esta etapa el nitrato pasa mediante procesos catablicos a nitrgeno gaseoso, producto de la accin de un grupo de bacterias hetertrofas y que operan en condiciones anxicas. Sin embargo, la mayora de los organismos desnitrificantes son facultativos, y slo en condiciones anxicas usan el nitrato como fuente de electrones (Del Pozzo, 1999). Los intermediarios del mecanismo son una variedad de compuestos oxigenados de nitrgeno, los cuales se forman mediante diferentes enzimas. Las conversiones siguen la siguiente secuencia: (3) 16

sta secuencia permite explicar la eventual acumulacin de intermediarios en un proceso desnitrificante (Betlach y Tiedje, 1981). De esta forma, si las enzimas responsables de los ltimos pasos presentan una velocidad de reaccin menor que las que le anteceden, habr acumulacin de intermediarios (CervantesCarrillo et al., 2000). Por ejemplo, el ltimo paso, donde se oxida el xido nitroso (N2O) a nitrgeno gas es el paso ms lento, adems de ser fuertemente inhibido por la presencia de oxgeno (Ferguson et al., 1994). Por esto, suele acumularse xido nitroso, ms an cuando hay filtraciones de oxgeno. Por otro lado, si en el agua a tratar no hay presencia de amonio, estas bacterias tienen la capacidad de convertir el nitrato nuevamente a amonio. Esto debido a que en la biosntesis el amonio juega un papel estructural, por lo que es asimilado en la biomasa. Por otro lado, un requisito importante de este proceso es que debe haber presencia de materia orgnica como fuente de electrones. Si el contenido orgnico de las aguas es muy bajo, se suelen agregar fuentes externas de carbono, tales como el metanol. Con relaciones C:N inferiores a 2,5 la desnitrificacin no alcanza resultados satisfactorios, mientras que con valores superiores a 4 se comienza a apreciar una desnitrificacin eficiente (Metcalf y Eddy, 1995). 2.3.2.2. Formas de Implementacin de la Nitrificacin - Desnitrificacin

Como opciones para implementar la nitrificacin-desnitrificacin existen las tecnologas en una etapa y en dos etapas. La principal diferencia entre las dos es la ocurrencia de la oxidacin de la materia orgnica y nitrificacin conjuntas y la desnitrificacin en un mismo reactor o en dos reactores separados. En esta ltima generalmente se usa una fuente de carbono externa. En el caso del proceso en una etapa se aprovecha la misma materia orgnica que trae el agua residual para realizar la desnitrificacin, lo cual permite ahorrar en fuentes externas de carbono. Por otro lado, est el requisito de que el reactor que se utiliza debe tener sectores aerobios y otros anxicos. Este equipo permite prescindir de decantadores o clarificadores intermedios, aunque, en general, el tamao de las instalaciones es mayor que en el proceso de dos etapas. En el proceso de una etapa suelen alcanzarse velocidades mximas de remocin de entre 0,075 y 0,115 g N-NO3- g SSV-1 d-1. Por otro lado, en el sistema de dos etapas, se utilizan lodos diferentes para cada proceso. En este sistema es de especial cuidado la cantidad de carbono externo que se agregue al proceso, ya que cualquier exceso se reflejar en el nivel de DBO del efluente. En comparacin con la modalidad en una etapa, este proceso es de operacin ms estable y presenta velocidades mayores de remocin de nitrgeno variando entre 0,21 y 0,32 g N-NO3- g SSV-1 d-1, considerando 25C.

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2.3.3. Procesos Alternativos Actualmente se han implementado variaciones a la nitrificacin-desnitrificacin tradicional. Tal es el caso de la nitrificacin-desnitrificacin va nitrito, la cual es recomendable para aguas con altas cantidades de amonio y bajos niveles de carga orgnica (Peng y Zhu, 2006). En este proceso el vnculo entre ambas etapas ya no es el nitrato, sino que el nitrito, con lo cual se ahorran dos reacciones en la va metablica. (ver Figura II-2). Para evitar la oxidacin del nitrito a nitrato debe inhibirse la accin de las bacterias nitrito oxidantes (BNO) mediante la modificacin de distintos parmetros operacionales, tales como la concentracin de oxgeno disuelto, la edad del lodo, pH, temperatura, concentracin de sustrato y la presencia de inhibidores (Peng y Zhu, 2006).

Figura II-2 Ruta metablica de la nitrificacin / desnitrificacin va nitrito. (Adaptado de Peng y Zhu, 2006).

Entre las ventajas de esta modalidad se cuentan: i) 25% menos de consumo de oxgeno en la fase de nitrificacin, ii) en la fase anxica se requiere menos cantidad de donante de electrones (materia orgnica), llegando hasta un 40% menos, iii) la desnitrificacin va nitrito es entre 1,5 y 2 veces mayor que va nitrato, iv) se reduce en un 20% la emisin de CO2, v) entre 33 y 35% menos produccin de lodos en la nitrificacin y un 50% menos en la desnitrificacin (Peng y Zhu, 2006).

2.4.

Proceso ANAMMOX

2.4.1. Introduccin El proceso ANAMMOX (Anaerobic Ammonia Oxidation) consiste en la oxidacin anaerobia del amonio usando el nitrito como aceptor de electrones, generndose en ltima instancia nitrgeno gaseoso. Si bien las bacterias nitrificantes tambin son capaces de llevar a cabo esta oxidacin de forma anaerobia, la biomasa ANAMMOX es mucho ms eficiente para metabolizar el amonio en estas condiciones (Schmidt et al., 2003). Esta es una metodologa muy adecuada para el tratamiento de aguas bajas en carga orgnica y altas en nitrgeno (baja C:N), tales como lixiviados de vertederos, efluentes de digestores anaerobios o purines de cerdo. En este tipo de aguas residuales, el proceso ANAMMOX presenta considerables 18

ventajas en comparacin a la nitrificacin/desnitrificacin, usada convencionalmente para la eliminacin del nitrgeno. Por un lado, ANAMMOX es un proceso anaerobio lo que significa que no es necesario airear los reactores, a diferencia de la nitrificacin, que requiere un alto abastecimiento de oxgeno (4,33 mg O2 / mg N-NH4+ oxidado, Cervantes-Carrillo et al., 2000). Adems, las bacterias ANAMMOX son quimiolitoautotrficas, por lo que obtienen el carbono de fuentes inorgnicas, como el CO2. Esto permite ahorrar en la adicin de fuentes orgnicas de carbono, tales como el metanol que suele ser necesario agregar a la desnitrificacin para estimular el proceso (Schmidt et al., 2003). Otro aspecto ventajoso, excepto en la puesta en marcha del reactor, es la baja generacin de lodos. Esto significa que durante la operacin del reactor se generan menos lodos que disponer, lo cual simplifica el proceso. Pero, al mismo tiempo es uno de los principales obstculos durante la puesta en marcha del reactor. De acuerdo a Strous et al. (1998), la velocidad especfica de crecimiento mxima de estos organismos es de max = 0,065 d-1 y en consecuencia una tasa de duplicacin de 11 das, lo cual significa que pueden pasar entre 2 y 6 meses para que el sistema alcance una buena capacidad depurativa. En comparacin con las bacterias nitrificantes, stas presentan velocidades hasta diez veces mayores, con max = 0,77 d-1 para Nitrosomonas y max = 1,08 d-1 para las Nitrobacter (Lpez, 2008). La investigacin del metabolismo ANAMMOX se remonta al ao 1977 cuando Broda predijo tericamente la existencia de algn organismo capaz de oxidar anaerbicamente el amonio. Sus conclusiones se basaron en clculos termodinmicos en los cuales determin que la variacin de energa libre de Gibbs era mayor que en la oxidacin aerobia del amonio. Casi veinte aos despus, Mulder et al. (1995) confirm experimentalmente la existencia de los organismos predichos por Broda, cuando en un reactor de lecho fluidizado que trataba un efluente de digestin metanognica, comprob la oxidacin anaerobia del amonio. En un comienzo se pens que el agente oxidante era el nitrato, aspecto que sera puesto en duda, cuando en 1995 van de Graaf et al. realiz experimentos con nitrgeno marcado. Concluy que era ms probable que el nitrito fuera el aceptor de electrones, lo cual confirm experimentalmente en 1996 (van de Graaf et al., 1996). Adems, por primera vez se observ el caracterstico color anaranjado de la biomasa ANAMMOX, debido a la presencia del citocromo c. Posteriormente en el ao 1998 Strous et al., utilizando un reactor SBR, determin importantes parmetros cinticos y tambin la estequiometria del proceso. En su estudi concluy que la tasa especfica de crecimiento de los organismos es de 0,0027 h-1, duplicndose en 11 das. Tambin determin que el rendimiento celular es de 0,066 C-mol/mol NH4+eliminado y tambin que la mxima tasa especfica de consumo de amonio es 45 nmol/mg protena/minuto. Adems logr plantear la frmula molecular de la biomasa y tambin la estequiometra proceso:

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(4) Tal como se observa en la ecuacin anterior, de entre los productos finales tambin se produce nitrato, proveniente de la oxidacin de aquellas molculas de nitrito que no fueron reducidas. Los electrones derivados de esta oxidacin son usados para la fijacin de CO2 el cual es usado para la produccin de biomasa (van de Graaf et al.,1995). Adems se produce un consumo de protones, lo cual tiende espontneamente a mantener un pH bsico en el cultivo, y tambin se observa que una mnima parte del nitrgeno es asimilada en la biomasa de forma estructural. Otro aspecto importante derivado de la estequiometra del proceso es que se requiere como sustratos no slo amonio, sino que tambin nitrito, en una relacin amonio nitrito de 1:1,32. Esto impone una condicin a la composicin del afluente que se est tratando. Para procesar las aguas que no cumplen con estas caractersticas, se debe incorporar una etapa previa de nitritacin parcial. Para lograr esto se han estudiado diversas metodologas, siendo la ms aplicada la incorporacin de un reactor de nitrificacin parcial (SHARON) previo al reactor ANAMMOX (Schmidt et al.,2003). En este reactor se lleva a cabo la nitrificacin slo en su primer paso, o sea la oxidacin del amonio a nitrito y se inhibe la oxidacin de nitrito a nitrato (Fux et al,.2002). Ya se han hecho ensayos en escala piloto en donde se ha acoplado un reactor SHARON a un reactor SBR. Fux et al. (2002) logr operar exitosamente estos dos reactores de 2,1 m3 cada uno, obteniendo una tasa de eliminacin de nitrgeno de 2,4 kg m-3d-1. 2.4.2. Microbiologa de las bacterias ANAMMOX Las bacterias que llevan a cabo el proceso ANAMMOX han sido clasificadas dentro del Dominio Bacteria, pertenecientes al gnero Planctomycetes (Fuerst, 1995, Strous et al., 1999). Se reproducen mediante gemacin y su pared celular carece de peptidoglicano (van Niftrik et al., 2004). Se han identificado diversos gneros de bacterias que realizan el proceso ANAMMOX, tanto en ambientes naturales como artificiales. En la Tabla II-1 se resumen algunas de ellas (Lpez, 2008): De entre todas las mencionadas, las ms comunes son Candidatus brocadia y Candidatus kuenenia, las cuales comparten la misma fisiologa y morfologa con los gneros Candidatus scalindua y Candidatus anammoxglobus (Lpez, 2008, Snchez et al., 2009). Pese a existir distintos gneros, especies distintas de bacterias ANAMMOX raramente aparecen juntas en un mismo cultivo. An no se ha determinado con certeza cuales son las condiciones que seleccionan uno u otro gnero (Schmid et al., 2003). Ms bien, suelen convivir con otras bacterias del ciclo del nitrgeno, tales como las amonio oxidantes o las desnitrificantes. Estas asociaciones suelen favorecer a las bacterias ANAMMOX, ya que permiten al 20

sistema responder frente a eventuales variaciones ambientales de oxgeno o de presencia de materia orgnica. Adems, la asociacin con otras bacterias no necesita de la proximidad espacial entre ellas (Sliekers et al., 2003, Fernndez, 2006).Tabla II-1: Resumen de especies ANAMMOX (Lpez, 2008).

Localizacin Plantas de tratamiento de aguas residuales

Especie Ca. Brocadia Anammoxidans Ca. Brocadia fulgida Ca. Keunenia stuttgartiensis Ca. Anammoxoglobus proppionicius Ca. Scalindua sorokinii Ca. Scalindua brodae Ca. Scalindua wagneri Ca. Scalindua arabica

Referencia Strous et al. (1999) Kartal et al. (2004) Schmid et al. (2000) Kartal et al. (2007) Kuypers et al. (2003) Schmid (2003) Schmid (2003) Woebken et al. (2008)

Ambientes marinos

Recientemente se ha logrado secuenciar el genoma de Ca. Kuenenia (Strous et al., 2006). Sin embargo, an no se han podido obtener cultivos puros de estas bacterias. 2.4.3. Metabolismo bacterias ANAMMOX El metabolismo ANAMMOX consiste en dos rutas complementarias. Por un lado el nitrito (NO2-) reacciona con el amonio (NH4+) para formar nitrgeno gas y simultneamente el nitrito es oxidado para formar nitrato (NO3-). En la Figura II-3 se observa un esquema del proceso. Tal como se observa, existen dos intermediarios, la hidroxilamina (NH2OH) y la hidracina (N2H2). La combinacin del amonio con la hidroxilamina mediante una reaccin de condensacin produce hidracina, la cual es oxidada, generando nitrgeno gas (G = -288 kj mol-1). Los electrones liberados en esta oxidacin reducen al nitrito, producindose nuevamente la molcula de hidroxilamina (G =-22,5 kj mol-1). Adicionalmente, una parte del nitrito es oxidada a nitrato, lo cual genera los electrones necesarios para el crecimiento autotrfico mediante la reduccin del dixido de carbono (van de Graaf et al., 1996). Se ha demostrado que la acumulacin de hidracina es txica para las bacterias ANAMMOX. Es por esto que stas cuentan con un orgnulo intracelular, llamado anammoxosoma, en donde la reaccin es llevada a cabo en un ambiente aislado, evitndose la inhibicin del proceso. El anammoxosoma ocupa cerca del 30% del volumen de la clula y est formado por paredes lipdicas de anillos de ciclobutano, lo cual les 21

otorga gran permeabilidad (van Niftrik et al., 2004). Todas las bacterias ANAMMOX tienen exactamente un anammoxosoma y se ha observado que en ellos hay muy poco DNA o RNA. El nucleoide se localiza fuera de la membrana del anammoxosoma y es extremadamente condensado, como es con la mayora de los planctomicetos (ver Figura II-4). Adems se han detectado dos compartimentos ms con membrana, el riboplasma, en el cual se contienen ribosomas con las protenas asociadas y el perifoplasma.

Figura II-3 Ruta metablica proceso ANAMMOX (Schalk et al., 2000)

Figura II-4 Estructura celular de bacterias ANAMMOX (van Niftrik et al., 2004).

Van Niftrik et al. (2004) ha estudiado el mecanismo bioqumico del proceso ANAMMOX, determinando las enzimas implicadas. En su estudio concluy que la enzima hidrolasa hidracina (HH) combina el amonio con la hidroxilamina para generar hidracina. Luego la hidracina es oxidada por la hidracina 22

oxidasa (HZO). Se ha observado similitudes entre esta enzima y las enzimas de la bacteria nitrificante Nitrosomonas europeae, lo cual podra indicar un origen comn. La oxidacin de la hidracina libera cuatro electrones, los cuales son unidos con cinco protones en el riboplasma por una enzima nitrito reductora (NIR) para generar hidroxilamina, completndose as el ciclo. En la Figura II-5 se observa un esquema del mecanismo propuesto por van Niftrik et al., (2004).

II-5 Mecanismo bioqumico del proceso ANAMMOX (van Niftrik et al., 2004)

2.4.4. Cintica de las bacterias ANAMMOX El crecimiento de los organismos ANAMMOX es describible mediante la ecuacin de Monod (ecuacin 5). Esta expresin toma en cuenta la concentracin del sustrato lmite y tambin la tasa de mortandad de los organismos (tasa de decaimiento) (Fernndez, 2006).

En donde: = velocidad de crecimiento (1/d) max = velocidad mxima de crecimiento de microorganismos (1/d) KS = constante de afinidad (mg L-1) S = concentracin de sustrato (mg L-1) kd = constante de decaimiento (mg / (mgd))

(5)

Esta expresin puede ser escrita dependiendo de si se considera al amonio o al nitrito como reactivo limitante. En caso de que se asuma al amonio como reactivo lmite la expresin toma la siguiente forma:

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Si se considera al nitrito como el reactivo lmite la expresin es la siguiente:

(6)

-

(7)

Strous et al. (1998) lograron un alto grado de enriquecimiento de biomasa ANAMMOX (74%), para la cual determinaron sus parmetros cinticos. Obtuvieron una velocidad mxima de crecimiento de max = 0,0027 h-1 lo cual significa un tiempo de duplicacin de 11 das. Por otro lado Strous et al. (1999) determinaron las constantes de afinidad en valores muy bajos, casi en el lmite de deteccin qumica. El valor de la constante de afinidad para el amonio fue de 5 M, mientras que para el nitrito fue menor a los 5 M. 2.4.5. Ubicacin de bacterias ANAMMOX Los primeros ecosistemas naturales en donde se encontraron bacterias ANAMMOX fueron sedimentos y columnas de aguas anxicas. Estudios recientes han demostrado la importancia del proceso ANAMMOX en el ciclo biogeoqumico del nitrgeno. En un estudio del ao 2004, se calcul que el proceso ANAMMOX sera responsable de hasta el 50% de la produccin de nitrgeno de los ocanos (Strous et al., 2004). Igualmente, en el mar negro se ha determinado que entre el 30 y el 70% del consumo de nitrgeno sera mediante el proceso ANAMMOX (Kuypers et al., 2003). Incluso, en sedimentos de plataforma continental, se ha encontrado que el metabolismo ANAMMOX tiene mayor importancia en la prdida de nitrgeno fijo que la desnitrificacin, al realizar cerca del 67% de la produccin de nitrgeno gas. (Thamdrup y Dalsgaard, 2002). Por otro lado estas bacterias han sido halladas en diversos procesos de tratamiento de aguas, tales como rotatores biolgicos de contacto tratando lixiviados ricos en amonio, reactores de lecho fijo y fluidizado y tambin en filtros de goteo (Dapena-Mora et al., 2004). La mayora de estos sistemas se caracterizan por las elevadas concentraciones de nitrgeno amoniacal, presencia de zonas aerobias y anaerobias y por tener altas temperaturas. Cabe mencionar que hasta el momento no ha sido posible obtener un cultivo puro de estas bacterias aunque si se ha logrado secuenciar el genoma de Candidatus Kuenenia stuttgartiensis. (Strous et al., 2006).

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2.4.6. Variables que afectan el proceso ANAMMOX Temperatura

Como en todos los procesos biolgicos, la temperatura tiene un importante rol en el desempeo del proceso ANAMMOX. Strous et al. (1999) hizo estudios en donde midi en experimentos batch y en ausencia de limitaciones de transferencia de masa, la mxima tasa de conversin de sustratos especficos a distintos valores de temperatura y pH. Concluy que existe actividad ANAMMOX entre los 20 y los 40C. Por otro lado, Egli et al. (2001), hizo incubaciones a distintas temperaturas de un lodo enriquecido obtenido de un contactor de disco rotatorio usado para tratar aguas ricas en amonio. Midi que la temperatura ptima para el metabolismo ANAMMOX son los 37C. Adems determin que a los 45C ya no hay actividad y que bajando la temperatura, sta no se recupera. pH

Usando una metodologa similar a la implementada para estudiar el efecto de la temperatura, Egli et al. (2001) hizo cultivos batch a 37C y fue modificando el pH con valores entre 6 y 9. No encontr actividad a pH entre 6 y 6,5 mientras que a pH 7,5 y 8 la actividad fue mxima (24 y 26,5 nmol min-1 mg protena-1, respectivamente). A pH 7 la actividad fue un 56% del valor mximo. A pH 9 an se observ actividad. La bacteria predominante en estas mediciones fue C. Kuenenia stuttgartiensis. Por otro lado, existen estudios, que si bien difieren con los de Egli et al. (2001), se mantienen dentro de un rango similar. Jetten et al. (1999) encontr que el rango activo para el proceso ANAMMOX es entre 6,7 y 8,3, siendo el ptimo 8 para la variedad Ca. Brocadia Anammoxidans. Concentracin de oxgeno disuelto

Strous et al. (1997) estudi el efecto del oxgeno disuelto en un cultivo ANAMMOX, sometindolo a periodos intermitentes de dos horas en condiciones aerobias y dos horas en condiciones anaerobias. Concluy que el oxgeno inhibe la actividad ANAMMOX, pero de forma reversible, ya que al volver a las condiciones anaerobias, la remocin de nitrgeno se reanudaba. Adems determin que a saturaciones mayores al 0,5% de oxgeno, la actividad ANAMMOX se detena. Adems, sugiri que la reversibilidad del cultivo ANAMMOX podra aprovecharse para la implementacin de nitrificacin parcial y ANAMMOX en un mismo reactor, con las consecuentes ventajas de espacio. Egli et al. (2001) lleg a conclusiones similares a las de Strous et al. en cuanto a la reversibilidad.

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Concentracin de sustratos y productos

Diversos estudios han comprobado la inhibicin de la actividad ANAMMOX frente a la acumulacin de nitrito, a diferencia de lo que ocurre con el amonio y el nitrato. En particular Strous et al. (1999) determin que a concentraciones superiores a 100 mg-N-NO2 L-1 durante un tiempo prolongado, la actividad ANAMMOX se detena. Esto fue independiente del pH en el rango estudiado (7-7,8). Adems se determin que esta inhibicin poda revertirse al agregar en cantidades traza los intermediarios del proceso ANAMMOX, tales como la hidracina o la hidroxilamina. Presencia de materia orgnica

Si bien la presencia de la materia orgnica no tiene un efecto directo sobre la biomasa ANAMMOX, s lo tiene sobre las condiciones del cultivo, propiciando la aparicin de otro tipo de bacterias, principalmente desnitrificantes, las cuales en condiciones anaerobias llevan el nitrato hasta nitrgeno gas. Sin embargo, como el nitrito es un sustrato de ambos metabolismos, se da una competencia por este compuesto. Los organismos ANAMMOX son poco competitivos por este sustrato, mientras que los desnitrificantes tienen una alta afinidad por l. La diferencia entre ambos procesos es que la desnitrificacin es dependiente de la concentracin de materia orgnica. Por esto, se ha demostrado que la carga orgnica es un parmetro que permite operar selectivamente el cultivo para potenciar uno u otro proceso. Si se llega a una concentracin de 300 mg L-1 de COD, la actividad ANAMMOX se suspende completamente (Chamchoi et al., 2007). Adems, se ha comprobado la capacidad de organismos ANAMMOX de degradar algunos compuestos orgnicos. Gven et al. (2005) describi el consumo de cidos orgnicos por biomasa ANAMMOX, tales como el acetato y el propionato, el cual se consumi a una tasa de 0,8 nmol-1 mg protena-1, el cual era oxidado a CO2. El cultivo expuesto al propionato fue operado durante 150 das, tiempo en el cual la cantidad de clulas ANAMMOX y desnitrificantes no vari significativamente, por lo que se concluy que puede haber una competencia equilibrada de estos dos tipos de bacterias por el propionato. Por otro lado se observ que el metanol era un potente inhibidor, causando prdida irreversible de actividad a concentraciones de 0,5 mM. Igualmente Toh y Ashbolt (2002) observaron que altos niveles de fenol podan inhibir el proceso ANAMMOX. Eliminando la presencia del fenol, la actividad ANAMMOX volva a la normalidad. Velocidad de agitacin

La agitacin es fundamental para potenciar el contacto entre la biomasa y el sustrato. Sin embargo, la formacin de grnulos puede verse afectada por un excesivo estrs mecnico. Arrojo et al. (2006) oper 26

durante 218 das un reactor SBR de volumen til de 1 L, a velocidades de agitacin de entre 60 y 250 rpm. Determin que hasta velocidades de 180 rpm la actividad ANAMMOX no se ve afectada, mientras que a 250 rpm, la actividad disminuye en un 40%. A esta agitacin tambin observ que el dimetro de los grnulos disminuy y que los SSV aumentaron en el efluente as como tambin la concentracin de nitrito. 2.4.7. Tecnologas usadas en sistemas ANAMMOX 2.4.7.1. Tecnologas de biomasa adherida y de biomasa suspendida

Respecto de las tecnologas implementadas para la operacin de un reactor ANAMMOX, se han ensayado diversas modalidades, las cuales se pueden dividir principalmente en sistemas de biopelcula con biomasa fija en un soporte inerte y procesos de biomasa en suspensin. Entre las que operan con biomasa fija estn los reactores de lecho fluidizado, lecho fijo y reactores biolgicos rotativos de contacto. Respecto de las opciones con biomasa en suspensin, destacan el SBR (Sequential Batch Reactor) el UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket) reactores gas-lift y reactores MBR (Membrane Bioreactor) (Lpez, 2008). Una de las principales dificultades que presenta un cultivo ANAMMOX para cualquiera de las tecnologas mencionadas es el lento crecimiento de la biomasa. Es por esto, que la tecnologa que se implemente debe ofrecer una alta retencin de biomasa, especialmente durante la puesta en marcha, evitando su lavado en el efluente. De entre las primeras tecnologas que se usaron para cultivar bacterias ANAMMOX estn los reactores de lecho fluidizado, utilizando arena como soporte. Mulder et al. (1995) lograron una alta VCN (1,8 kg N m-3 d-1) pero la operacin del reactor present inestabilidad. Adicionalmente, Strous et al. (1998), reportaron diversas falencias de este tipo de sistema, entre las que se cuentan, su inestable operacin, su baja retencin de biomasa y formacin del biofilm poco uniforme debido a dificultades para un mezclado parejo, lo que gener zonas de inanicin. En cuanto a las modalidades de lecho fijo, se han usado diversos soportes, tales como estructuras de vidrio. Strous et al. (1997), utilizaron este tipo de reactor para estudiar el crecimiento de un cultivo ANAMMOX en presencia de un medio sinttico. Si bien se observ un 88% de remocin de amonio llegando hasta una VCN de 1,1 kg N m-3 d-1, desde el da 60 se produjeron problemas en la operacin debido a que burbujas de gas quedaron atrapadas en la estructura de soporte, lo que ocasionaba la acumulacin de nitrito en la parte inferior del reactor, con la consecuente disminucin en la actividad bacteriana. 27

La tecnologa que ms eficiencia ha mostrado para cultivar bacterias ANAMMOX han sido los reactores de tipo SBR, utilizando biomasa granular en forma suspendida. Estos reactores propician una alta retencin de biomasa (cerca del 90%) y tambin genera condiciones uniformes gracias a que contempla agitacin mecnica en el cultivo. Adems, presenta estabilidad de operacin, no requiere equipos complejos y es de fcil escalamiento (Strous et al., 1998). Desde entonces, varios investigadores han optado por utilizar este tipo de tecnologa. (Dapena-Mora et al., 2004, Fux et al., 2002 Vzquez-Padn et al., 2009, van Dodgen et al., 2001). Estos reactores son operados en un sistema de etapas diferenciadas. Suelen considerar ciclos con una fase de alimentacin con agitacin, otra para la sedimentacin de la biomasa y finalmente la descarga del sobrenadante. La etapa de sedimentacin es de gran importancia, debido a que permite separar la biomasa del sobrenadante, evitando as el lavado de los lodos. Dapena-Mora et al. (2004) experiment con reactores tipo gas-lift en base a gas argn 100%. Si bien obtuvo buenos resultados, se generaron etapas de alta inestabilidad. Usando esta configuracin lleg a una NLR de 2 g-N L-1 d-1 y como promedio obtuvo un 88% de remocin de nitrito y ms de un 99% de remocin de amonio. Sin embargo, hubo periodos en donde se observ la flotacin de los grnulos debido a burbujas de gas argn que se le adosaban a su superficie. Esto ocasion el arrastre de biomasa en el efluente, lo cual caus inestabilidad en el sistema. En estos periodos se lleg a medir 200 mg N-NO2 L-1, lo cual sobrepasa el lmite de inhibicin por nitrito registrado por Strous et al. (1999) de 100 mg N-NO2 L-1. 2.4.7.2. Tecnologa SBR y el proceso ANAMMOX

La tecnologa SBR data de comienzos de siglo XX, cuando en 1917 fue implementada por primera vez por Arden y Lockett. Sin embargo, en ese momento su uso no fue muy extendido, debido a dificultades de control. En la dcada de los 70, y con los avances en control electrnico, los sistemas SBR comenzaron a ser investigados nuevamente. Alleman et al. (1980) concluyeron que en un reactor SBR es posible llevar a cabo la oxidacin de materia orgnica en conjunto con la nitrificacin. Por otro lado Irvine et al. (1983) demostraron la aplicabilidad de reactores SBR para el tratamiento de aguas residuales urbanas mediante el uso de lodos activados, para la nitrificacin, la desnitrificacin y la precipitacin qumica del fsforo. Los reactores SBR son operados en un rgimen cclico, de forma continua. Tpicamente el ciclo tiene una etapa de llenado, reaccin, sedimentacin y vaciado (Figura II-6). La etapa de llenado se puede llevar a cabo de distintas formas, dependiendo de los resultados buscados. Si se hace de forma esttica, se logra el mximo ahorro de energa y una alta concentracin de sustrato al final de esta etapa. Por otro lado, un llenado con mezclado ayuda para lograr la desnitrificacin del agua a tratar y tambin puede generar condiciones anaerbicas para la remocin biolgica del fsforo. Si el 28

tratamiento es aerobio, el llenado debe hacerse con aireacin. Esto permite mantener la concentracin de sustratos baja, evitando eventuales inhibiciones. (Ketchum Jr, 1997).

Figura II-6 Ciclo de operacin reactor SBR (Lpez, 2008)

Durante la etapa de reaccin deben procurarse las condiciones apropiadas para que se lleve a cabo la degradacin de los compuestos de inters. Para oxidar materia orgnica o para nitrificacin, deben mantenerse condiciones aerobias, mientras que si se busca desnitrificacin heterotrfica o remocin de fsforo se necesitan condiciones anaerobias. En este caso, suelen inyectarse gases inertes, de modo de desplazar la mayor cantidad de aire presente. Adems, esta etapa suele hacerse con agitacin. (Puig et al., 2007) En algunos casos se hace necesaria una etapa de purga de lodos, ya que su acumulacin puede causar bajas de rendimiento en el reactor. Con esta etapa se logra regular la concentracin de slidos suspendidos voltiles y suele ejecutarse al final de la fase de reaccin o durante la sedimentacin. (Irvine et al., 1979). Al final del ciclo se apaga la agitacin de modo de lograr la sedimentacin de los slidos, para posteriormente vaciar el sobrenadante del reactor. Esta etapa permite separar los microorganismos del agua en tratamiento, obtenindose as un clarificado con baja presencia de slidos suspendidos. El tiempo de sedimentacin debe fijarse de acuerdo a las propiedades de sedimentacin de los lodos. (Ketchum jr, 1997). Muchas ventajas hacen atractivo el uso de reactores SBR frente a sistemas de flujo continuo. Una de las principales es la multifuncionalidad que se obtiene de un mismo equipo, en donde en un mismo reactor se llevan a cabo diversas operaciones (llenado, agitacin y reaccin, sedimentacin y vaciado). Esto permite una menor inversin en equipos y en espacio. Adems, el sistema ofrece una mayor flexibilidad y 29

adaptabilidad que sistemas de flujo continuo, lo que permite tratar de mejor manera aguas de composicin variable (Baetens, 2000). Strous et al. (1998) identific importantes ventajas que la tecnologa SBR ofrece a los sistemas ANAMMOX. Particularmente relevante es la alta retencin de biomasa. Esto es de suma importancia para implementar este proceso, debido al lento crecimiento de los microorganismos. Adems mencion la facilidad para generar condiciones homogneas al interior del reactor, lo cual evita la formacin de zonas de baja concentracin de sustratos y permite un muestreo representativo. Por otro lado, la operacin estable por largos periodos de tiempo, el uso de equipos sencillos, y la relativa facilidad para llevar el proceso a una mayor escala hacen ventajosa la tecnologa SBR para ser aplicada en procesos ANAMMOX. 2.4.8. Proceso combinado de Nitritacin Parcial y ANAMMOX En algunos casos es necesario tratar efluentes con baja carga orgnica y altos contenidos de nitrgeno (como sobrenadantes de digestores de lodos, lixiviados de vertederos o purines). En estos casos la aplicacin de la nitrificacin autotrfica/desnitrificacin heterotrfica va nitrito es una alternativa factible. Sin embargo, la desnitrificacin hetertrofa puede aumentar notablemente los costos de operacin, ya que exigir la adicin de materia orgnica externa, por ejemplo metanol, para funcionar con una eficiencia suficiente, adems de los requerimientos de oxgeno necesarios para la nitrificacin (Seyfried et al., 2001). Una alternativa a esta metodologa es acoplar la nitrificacin auttrofa a una desnitrificacin auttrofa, o ANAMMOX (Ganigu et al.,2007). Para llevar a cabo este proceso se debe considerar la estequiometra del proceso ANAMMOX (Strous et al., 1998) (eq. 8), segn la cual es necesario que el afluente alimentado al proceso tenga una relacin NO2- : NH4+ de 1,32. Como medida precautoria, es apropiado alimentar el amonio en exceso al reactor ANAMMOX, ya que la acumulacin de nitrito inhibe el proceso a concentraciones mayores a 100 mg N-NO2 L-1 (Strous et al., 1999). Esto se puede lograr agregando directamente agua residual al reactor ANAMMOX, sin pasarla por la nitritacin parcial. (Fux et al., 2002). A veces una relacin 1:1 puede se recomendable (Gal et al., 2006).

(8) Muchas veces el nitrito suele estar en baja cantidad en el afluente a tratar, por lo que se hace necesario oxidar parte del amonio presente mediante el proceso de nitrificacin. Sin embargo, es importante inhibir el segundo paso de este proceso, de modo de no producir nitrato a partir de la oxidacin del nitrito. Es 30

decir, debe evitarse la accin de las bacterias nitrito oxidantes (BNO). Los requerimientos de inhibir a las BNO y de lograr una adecuada relacin NO2-:NH4+ pueden lograrse mediante el manejo de los parmetros de operacin de la nitrificacin. Principalmente deben configurarse la temperatura, el pH, el TRH, la concentracin de oxgeno disuelto y la relacin molar amonio : bicarbonato. (Lpez, 2008, Peng y Zhu, 2006). Mediante el proceso de nitritacin parcial / ANAMMOX se logra reducir los gastos en aireacin y en materia orgnica externa. Adems se generan menor cantidad de lodos. Van Dodgen et al. (2001) calcularon un valor de entre 2,3 y 4,5 kg-1 Neliminado usando la nitrificacin-desnitrificacin convencional, mientras que mediante el sistema nitritacin parcial-ANAMMOX determinaron un costo de entre 0,7 y 1 kg-1 Neliminado. En la Figura II-7 se muestra una comparacin cuantitativa entre la nitrificacin/desnitrificacin convencional y la nitrificacin parcial/ANAMMOX.

Figura II-7: Comparacin entre la nitrificacin/desnitrificacin y la nitritacin parcial/ANAMMOX (Fux et al., 2002).

2.4.8.1. Temperatura

Parmetros nitritacin parcial

Por un lado, la temperatura tiene directa relacin en la velocidad de crecimiento de las bacterias amonio y nitrito oxidantes. Sobre los 26C las bacterias nitrito oxidantes tienen una razn de crecimiento menor que las amonio oxidantes (Schmidt et al., 2003), siendo a 35C la max el doble para las BAO respecto de las BNO (1.0 d-1 y 0,5 d-1 respectivamente, Lpez, 2008). De esta forma, manteniendo la temperatura por sobre los 26C se puede lograr condiciones selectivas para las BAO. Para esto se debe fijar el tiempo de 31

retencin del lodo en un valor mayor al de la tasa de duplicacin de estas bacterias, pero menor a la tasa de duplicacin de las BNO. El lavado se logra si se utiliza un reactor sin retencin de biomasa, tal como los de tipo SHARON. En estos equipos no hay retencin de lodos y el TRH suele fijarse en menos 1,5 das (Ganigu et al., 2008). Alcalinidad

Otro parmetro importante es la relacin alcalinidad : amonio en el reactor de nitritacin parcial. De acuerdo a la ecuacin 9 se observa que para obtener 50% de amonio y 50% de nitrito se requiere tener 1 mol de HCO3- por mol de NH4+ oxidado (Lpez, 2008). (9) De este modo, se tiene que tericamente se requiere una relacin NH4+ : HCO3- de 1,14 para obtener una produccin de 1,32 moles de nitrito por mol de amonio oxidado (Ganigu et al., 2008). Si el agua residual tiene una cantidad inferior de base, ser necesario adicionarla al reactor. Concentracin de Sustratos

Otra variable que debe ser considerada es la posible inhibicin de las BAO por altos niveles de sustratos, cuyas formas ionizadas o neutras se relacionan directamente con el pH. Se ha determinado que niveles en el rango de 10-150 mg N-NH3 L-1 pueden llegar a inhibir a las BAO (Turk Mavinic, 1989). Asimismo, se ha encontrado que el acido nitroso libre (HNO2) causa inhibicin de las BAO. Ganigu et al. (2007) determinaron las constantes de inhibicin para las BAO, obteniendo valores de 605 mg N-NH3 L-1 y 0,49 mg HNO2 L-1. Es posible determinar la concentracin de estas especies considerando el equilibrio de las especies inicas y no inicas del amonio y del nitrito (ecuaciones 10 y 11) (Lpez, 2008). (10) (11) Considerando el pH y la temperatura del medio se puede determinar la concentracin de las especies inhibitorias a partir de las siguientes expresiones (Lpez, 2008). (12)

32

(13)

En donde KeNH = e-6344/(273+T) y KeNO = e-2300/(273+T) Concentracin de oxgeno disuelto

Adicionalmente, existe influencia por el nivel de oxgeno disuelto presente en el reactor. El coeficiente de saturacin media de oxgeno para las BAO se ha determinado en 0,2-0,4 mg L-1 mientras que para las BNO ha sido de 1,2-1,5 mg L-1 (Picioreanu et al., 1997). Esto indica que una concentracin menor de oxgeno disuelto ser ms restrictiva para las BNO, lo cual conllevar la acumulacin de nitrito (Peng et al., 2004). Otras investigaciones han determinado que el nivel de mxima oxidacin de amonio y acumulacin de nitrito se presenta en los 1,5 mg O2 L-1 (Garrido et al., 1997). Bajo los 0,5 mg O2 L-1 no se observa oxidacin del amonio y tambin puede presentarse crecimiento de organismo filamentosos, y por sobre los 1,7 mg O2 L-1 ocurre una completa nitrificacin hasta nitrato (Ruiz et al., 2003). En general se recomienda una concentracin de oxgeno disuelto de entre 1 y 1,5 mg O2 L-1 para llevar a cabo la nitrificacin parcial (Peng y Zhu, 2006). Entre las tecnologas ms usadas para implementar la nitritacin parcial estn los reactores SHARON, reactores SBR o equipos CANON. A continuacin se detallan cada uno de ellos: 2.4.8.2. Tecnologas usadas para la nitritacin parcial

Reactores SHARON (Single reactor for High activity Ammonia Removal Over Nitrite)

Este tipo de equipos se implementan como un reactor separado del reactor ANAMMOX. Operan como un quimiostato a alta temperatura (35C), en el cual no hay retencin de biomasa, por lo que el tiempo de retencin hidrulico (TRH) es igual al tiempo de retencin celular (TRC) (Fernndez, 2006). Con el objetivo de lavar del reactor las BNO se fija el TRH en a lo ms 1,5 das (Ganigu et al., 2008). En este tiempo las BAO alcanzan a duplicarse, mientras que las BNO no, por lo que no logran a oxidar el nitrito a nitrato. Este tipo de configuracin tiene la ventaja de no necesitar un control muy riguroso, ya que cuando se ha oxidado el 50% del amonio, el pH decae a cerca de 6,7, con lo cual las BAO se inhiben automticamente (Schmidt et al., 2003, Dapena-Mora, 2002). Uno de las limitaciones de esta tecnologa es el mantener altas temperaturas, debido al costo energtico que implica. Por esto es que es aplicada principalmente a efluentes de digestores anaerobios, los cuales suelen tener temperaturas en el rango de 30-40C (Hellinga et al., 1998, van Dongen et al., 2001).

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Reactores SBR (Sequential Batch Reactor)

La tecnologa SBR (Sequential Batch Reactor) es ms flexible y fcil de controlar que los reactores SHARON a la hora de tratar aguas con cargas y composiciones muy variables. Esto es gracias a que la biomasa generada puede ser retenida, por lo que el sistema tiene gran capacidad para manejar variaciones importantes en la composicin de las aguas (Ganigu et al., 2008). Estudios han comprobado su efectividad para el tratamiento de lixiviados de vertedero (Ganigu et al., 2007, 2008) En este tipo de equipos las bacterias nitrito oxidantes son inhibidas por factores tales como limitaciones de oxgeno disuelto, o por la concentracin de amoniaco o cido ntrico libre (Ganigu et al., 2008). CANON (Completely Autotrophic Nitrogen Removal Over Nitrite)

El proceso CANON consiste en el acoplamiento de la nitritacin parcial y el proceso ANAMMOX en un mismo reactor aireado (1% de saturacin de oxgeno (Fernndez, 2006)). Esta tecnologa ofrece la ventaja de necesitar menos equipos, ya que todo el proceso es llevado a cabo en un mismo reactor. Se fundamenta en que las BAO oxidan parcialmente el amonio a nitrito, consumiendo adems el oxgeno disuelto. Esto genera las concentraciones apropiadas de amonio y nitrito para la biomasa ANAMMOX, adems de mantener la ausencia de oxgeno necesarias para que las bacterias ANAMMOX continen el proceso hasta llevar el nitrgeno a su forma gaseosa. Third et al., (2005) operaron un reactor CANON con biomasa suspendida. En l alternaron 20 minutos de aerobiosis con 30 minutos de anaerobiosis. Observaron que el proceso ANAMMOX no era inhibido y llegaron a obtener una tasa de remocin de nitrgeno de 0,08 kg N m-3 d-1. Una variable del proceso CANON, es el sistema OLAND (Oxygen-Limited Autotrophic NitrificationDenitrification). El proceso metablico es prcticamente el mismo, pero en este caso la biomasa forma una biopelcula estratificada. En ella, la capa exterior est conformada por organismos nitrificantes, los cuales consumen el oxgeno disponible. Por otro lado, en el estrato interno no alcanza a difundir el oxgeno y es all en donde se conforma la biomasa ANAMMOX. En estas condiciones, el nitrito se produce en la capa externa y difunde hacia el interior de la biopelcula, en donde es transformado en nitrgeno gas por los organismos ANAMMOX. (Fernndez, 2006). Windey et al. (2005) oper un reactor OLAND durante 178 das. En l alcanz una remocin de un 84% del nitrgeno, a una carga de 725 mg N L-1 d-1 y en condiciones de 30 g NaCl L-1.

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2.5.

Zeolitas

2.5.1. Descripcin general El descubrimiento de las zeolitas se remonta al ao 1756 cuando el cientfico sueco Barn Cronstedr se dio cuenta de que algunos minerales hervan y fundan simultneamente. A partir de esta observacin les coloc el nombre de zeolitas (zeo por hervir y litios por piedra). Desde un comienzo se advirti que estos minerales tenan la capacidad de filtrar compuestos moleculares especficos por lo que se le conoci por el trmino de tamiz molecular. Hasta hoy en da, la zeolita sigue siendo usada como un efectivo medio filtrante, junto con otras aplicaciones que se le han descubierto. Hoy en da la zeolita es conocida como un mineral con alta capacidad de intercambio inico y de retencin de humedad. Al deshidratarse desarrolla una estructura porosa con ductos de entre 3 a 10 de dimetro. El tamao del poro es determinante para la transferencia de materia entre el espacio intercristalino de la zeolita y el medio que la rodea. Slo podrn ingresar y salir del mineral aquellas partculas que tengan un dimetro inferior a un valor crtico dado por el dimetro del poro. ste variar con el tipo de zeolita utilizada. Adems, la estructura interna de la zeolita es altamente cavernosa, lo que hace que la superficie interna del mineral sea muy grande, entre 500 y 1000 m2/g (Olgun). Qumicamente las zeolitas son aluminosilicatos hidratados, de conformacin altamente cristalina. Esto significa que tienen una estructura tridimensional, formada por tetraedros de SiO4 y AlO4. stos estn unidos mediante tomos de oxigeno en comn, con lo cual forman jaulas interconectadas y canales. Una de las propiedades de la zeolita es que el in de aluminio (Al+3) puede reemplazar al in silicio (Si+4), lo cual genera una carga negativa en el material. Este desbalance de carga suele ser compensado por la incorporacin de otros cationes. Estos suelen ser metales alcalinos, tales como el sodio, el potasio, el calcio o el magnesio. El intercambio tambin puede ocurrir con cationes disueltos, tal como el in amonio NH4+, lo cual permite usar este mineral como depurador de aguas. Estos cationes son mviles y se pueden desplazar por las cavidades internas de la zeolita, otorgndole la propiedad de intercambio inico. (Englert et al., 2005, Sanhueza, 2007). Dentro de las formas de aplicacin de la zeolita se pueden nombrar columnas de intercambio inico, adicin de polvos de zeolita al agua residual o combinacin de la zeolita con resinas orgnicas (Pino, 2006). La frmula general de una zeolita est dada por: (14)

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En donde: 0.0 0.0 0.12 0.29 X Y X+ 2Y n 0.5 Z 0.25 Z 0.5 Z 1,33 Z

Esta frmula slo es capaz de describir zeolitas con aluminio y silicio en su esqueleto. Actualmente estos compuestos pueden ser reemplazados isomrficamente por otros tomos. Una frmula ms general para las zeolitas es la siguiente (Breck, 1974): (15) En este caso: Mm/z se refiere a los cationes intercambiables monovalentes y bivalentes. Alm Sin O2(m+n) es el enrejado aninico. q es el agua absorbida.

Existen siete grupos principales en los cuales pueden dividirse las zeolitas: Analcimas Chavatizas Gismodinas Harmotomes Heulanditas Natrolitas Stilbitas

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Las zeolitas tambin pueden clasificarse de acuerdo al tamao de sus poros:Tabla II-2 Clasificacin de las zeolitas de acuerdo al tamao de poro (Olgun)

Zeolita Poro extra grande Poro grande Poro Mediano Poro pequeo

tomos de O en la abertura > 14 12 10 8

Dimetro de poro [] >9 6a9 5a6 3a5

Tipos de zeolitas AIPO4-8, VPI-5 Y, , , mordenita ZSM-5, ZSM-11 Erionita, SAPO-34

Como resumen, en la siguiente tabla se indican algunas de las caractersticas generales de las zeolitas:Tabla II-3 Propiedades de las zeolitas (Olgun)

Caracterstica Dimetro de poro Dimetro de cavidades Superficie interna Capacidad de intercambio catinico Capacidad de adsorcin Estabilidad trmica

Valor 2 a 12 6 a 12 cientos de m2/g 0 a 650 meq/100g < 0,35 cm3/g 200C hasta ms de 1000C

2.5.2. Propiedades de las zeolitas Intercambio catinico

Como se dijo anteriormente, en las zeolitas el ion Si+4 puede ser reemplazado por el ion Al+3, lo cual genera una carga neta negativa en el mineral. Mientras mayor sea el grado de sustitucin de Si+4 por Al+3 (menor relacin SiO2/AlO3), mayor ser la capacidad de intercambio catinico de la zeolita (Olgun, Curi et al., 2006), debido a que el mineral necesitar ms cantidad de cationes para estabilizar su carga. Estos cationes suelen ser metales tales como el Na+, K+, Ca+2 o Mg+2. Por ejemplo, la clinoptilita (Figura II-8) tiene la frmula (Na3K3)(Al6Si40)O96 24H2O. Los tomos del segundo parntesis forman parte de la estructura de la zeolita, porque junto con el oxgeno constituyen el ensamblaje del mineral. Por otro lado, los del primer parntesis son tomos intercambiables. En soluciones acuosas, pueden tomar su lugar cationes como el amonio NH4+ o metales pesados como el Cu+2 (Mumpton) Wen et al., (2005) analizaron 37

el fenmeno de intercambio catinico para el amonio utilizando zeolitas de tamao entre 1 a 3,2 y entre 8 a 15 mm. Concluyeron que a menor tamao el intercambio catinico aumenta. Adems, es necesario que el pH de la solucin sea inferior a 7, ya que en este rango el equilibrio del amoniaco se desplaza a su forma ionizada NH4+, la cual predomina frente al neutro NH3 (Demir et al., 2002).

Figura II-8 Clinoptilita al microscopio electrnico (Fernndez, 2006)

La dinmica del intercambio inico depende de diversos factores, entre los cuales destacan (Sanhueza, 2007): a) Naturaleza de los cationes: tamao, carga inica, forma. b) Temperatura c) Concentracin de los cationes en solucin. d) Aniones asociados con los cationes en solucin. e) Estructura de la zeolita-topologa de la red, densidad de carga de la red. Adsorcin

Este es un fenmeno en que partculas (adsorbato) quedan atrapadas y retenidas en la superficie de algn material (adsorbente). Se diferencia de la absorcin en que en sta, la partcula atrapada ingresa al volumen del material absorbente. En el caso de la adsorcin se trata de un fenmeno de superficie solamente, en el cual se forman pelculas lquidas o gaseosas de adsorbato en la superficie del adsorbente.

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Este fenmeno se explica a partir de que los tomos de la superficie de la zeolita no tienen las fuerzas de cohesin compensadas, como s ocurre con los tomos situados en el seno del mineral. La inestabilidad de los tomos de superficie puede verse compensada por la proximidad de alguna molcula externa a la zeolita. En otras palabras, existe un potencial de adsorcin que origina una fuerza atractiva, provocando el acercamiento de molculas externas a la superficie de la zeolita. Cuando la proximidad de la molcula externa es demasiada, se originan fuerzas de repulsin debido a la cercana de las capas de electrones de ambas partculas. Esto significa que existe una distancia para la cual la energa del sistema es mnima. En las zeolitas, cuando disminuye el tamao del poro, el potencial de adsorcin aumenta, mejorando as la capacidad adsortiva del mineral (Curi et al., 2006). Soporte para poblaciones bacterianas

La zeolita es conocida por ofrecer muy buenas condiciones para alojar poblaciones bacterianas, tanto aerobias como anaerobias. El hecho de tener gran cantidad de huecos internos y porosidad, hacen que la zeolita posea una alta superficie especfica de contacto, que puede llegar a los cientos de m2/g de zeolita. Estas condiciones son muy favorables para el desarrollo de biopelculas, en donde el cultivo bacteriano se concentra. Esto permite un aumento en la eficiencia de la accin bacteriana, frente a cultivos de similares caractersticas pero en suspensin (Sanhueza, 2007). Adems un cultivo en forma de biopelcula tiene las ventajas de presentar una mayor resistencia mecnica y de ser fcilmente separable del sobrenadante, debido a que su sedimentacin no presenta mayores inconvenientes, como puede ocurrir en cultivos en suspensin. Cabe mencionar que la propiedad de intercambio inico de las zeolitas puede verse reducida debido a la formacin de biopelculas. Wen et al. (2006) demostraron que en partculas de zeolita de entre 1 a 3,2 mm la presencia de una biopelcula no afecta el proceso de intercambio inico, mientras que en partculas de entre 8 a 15 mm el intercambio inico se ve reducido en un 22% respecto de la zeolita sin biofilm.

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III.

Materiales y Mtodos

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3.1.

Equipos y Accesorios

El sistema ensamblado en el presente estudio consisti en dos reactores de 2 litros de volumen efectivo cada uno. Uno de ellos oper con zeolita y el otro sin ella, de modo de registrar el efecto de ste mineral sobre el proceso ANAMMOX. El reactor con zeolita tuvo 5g L-1 de zeolita de entre 0,5 a 1 mm de dimetro. Ambos reactores fueron construidos en vidrio y contaban con entradas laterales para la alimentacin del medio sinttico y para la toma de muestras. Adems, ambos reactores contaban con agitadores de paleta, accionados por un motor mecnico marca Stuart Scientific. Los agitadores operaron ambos a 100 rpm. Los dos reactores fueron ubicados al interior de una cmara de aislacin trmica construida con material Aislapol. La temperatura al interior de la cmara fue controlada mediante la instalacin de un calefactor elctrico y una termocupla. sta estuvo conectada a un controlador de temperatura Bernant Company, el cual encenda o apagaba el calefactor de modo de mantener el set point ingresado de 37 C. La alimentacin del medio de cultivo y la extraccin del efluente se llev a cabo mediante bombas peristlticas Masterflex. El control de los equipos fue hecho mediante 4 temporizadores Autonics CT6S, los cuales comandaban el encendido y apagado de las bombas y de los agitadores, de acuerdo al ciclo descrito en la Tabla III-3. En cuanto al medio de cultivo, ste se coloc en un vaso precipitado de 2 litros, al interior de la cmara. Esta ubicacin fue con el objeto de que el contenido de los reactores y el medio alimentado estuviesen a la misma temperatura. El medio de cultivo estuvo permanentemente agitado mediante un agitador magntico, de modo de evitar la precipitacin de algunos de sus compuestos. En la figura III-1 y III-2 se muestran respectivamente un esquema del sistema ensamblado y una fotografa del mismo, y en la Tabla III-1 se resumen las dimensiones de los reactores.

Tabla III-1 Dimensiones de los reactores

Volumen Reactor Altura Dimetro Ancho aspas agitacin Dimetro aspas agitacin Profundidad de la agitacin

2 litros 28 cm 14 cm 1 cm 9 cm 25 cm

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Figura III-1 Esquema del proceso ANAMMOX implementado

Figura III-2 Fotografa de equipos implementados para el proceso ANAMMOX

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3.2.

Parmetros de operacin

La operacin de los reactores se configur en funcin de la capacidad esperada de la biomasa para procesar el nitrgeno alimentado. De esta forma se fijaron el tiempo de retencin hidrulico (TRH), los flujos de alimentacin y descarga y la velocidad de carga de nitrgeno (VCN). El TRH se fij en 2 das, de lo cual se deriv que el flujo de alimentacin y descarga sean de 1 litro/da, esto es, 1 litro por ciclo. Por otro lado, la VCN inicial se calcul en funcin de la carga de nitrgeno del medio de cultivo. De este modo:

Considerando el medio de cultivo alimentado, inicialmente se tuvo una VCN de 0,02 g N L-1 d-1, hasta llegar a 0,1 g N L-1 d-1, al final de la experiencia. Respecto de la temperatura, se sabe que la biomasa ANAMMOX presenta actividad entre los 20 y los 40C (Strous et al. 1999), siendo el ptimo los 37C (Egli et al., 2001). Para mantener el cultivo en esta temperatura se implement un termostato, que mediante una termocupla instalada al interior de la cmara de aislacin registraba constantemente esta variable. El termostato estuvo conectado a un calefactor que mantena la temperatura en la cmara en un valor constante de 37 2C. Debido a fugas de calor, el interior de los reactores estuvo 31 1C. Respecto del pH, ste no fue controlado, pero se midi peridicamente de modo de comprobar que estuviese en un rango adecuado. Los valores siempre se encontraron entre 7 y 7,6, lo cual cae dentro del rango de operacin de las bacterias ANAMMOX. Segn Egli et al., (2001) existe actividad ANAMMOX en un rango de pH de 6 a 9, siendo el ptimo entre 7,5 y 8. Las condiciones de anaerobiosis se mantuvieron utilizando tapas de goma en ambos reactores y sellos de silicona en las mangueras. Sin embargo los niveles de oxgeno disuelto se mantuvieron altos, e